水分特征对土壤银生物有效性的影响研究开题报告

一、本课题意义及国内外研究概况

1.1 研究意义

纳米材料是指三维空间中至少有一维处于纳米尺度范围（1-100nm）或由它们作为基本单元构成的材料^[1]。纳米银是目前市场上最为常见的金属纳米材料，土壤作为纳米银在环境中的最终归宿，其大量生产和使用增加了纳米银在土壤环境的数量，从而在植物中产生富集，对整个食物链产生威胁。

污水污泥中纳米银的归趋 由于良好的催化能力、超导性能及杀菌消毒活性,近年来纳米银广泛应用于食品加工业、医药行业以及材料等领域。纳米银极易从产品表面释放，导致环境中纳米银的浓度逐渐升高。物质流分析表明, 大多数释放的Ag-NPs被排放到市政下水道系统中并运往污水处理厂,进而富集到污泥中，绝大多数以Ag2S或其他硫化形式存在。随着污泥农用过程纳米进入土壤，对土壤的理化性质、生物群落以及作物生长造成影响^[1]。

纳米银在土壤中的环境行为 纳米银进入土壤后会发生团聚、吸附、转化等一系列过程。纳米银通过阳离子交换过程或络合反应吸附于土壤颗粒，进入土壤的纳米银颗粒能够发生氧化反映释放银离子，在此基础上纳米银能够转化为可交换态、锰结合态、有机结合态、铁氧化物结合态以及硫化物形态。而由于银的亲硫性，大部分释放到土壤的Ag会转化为Ag₂S。

土壤中纳米银的毒效应 纳米银进入土壤后，首先对土壤微生物的生理生化性质产生影响，从而对土壤生态系统结构和功能的稳定性产生影响。银本身即有抗菌性，纳米银的粒径降低更容易通过生物膜，因而抑菌作用更强，抑制细胞生长，损害土壤微生物群落结构^[2]。对于植物而言，银是生物体非必需重金属,低浓度即可对植物造成伤害。其对植物的毒害在宏观上体现为生物量的降低以及对植物种子萌发的抑制，微观上银会导致植物生理生化指标和细胞基因毒性。AgNO₃和 AgNP 均可显著降低紫背浮萍中硝态氮、可溶性糖类、脯氨酸及叶绿素a含量，降低光催化效率^［3］。AgNPs能够直接由纳米颗粒自身或者由纳米银转化成溶解性的Ag从而对植物造成毒害，并可能进入食物链,从生产者转移至消费者^[4]。

科学问题的提出 研究（1）长期连续施用污泥条件下Ag在土壤和作物中的浓度（2）土壤性质对AgNPs行为及其有效性的影响（3）纳米银的食物链风险，在纳米银应用日渐广泛、我国当前污泥处置发展形势下具有非常重要的意义。

1.2 现状分析

纳米银在污水处理系统中的行为和归趋 大部分纳米银制品中的银被释放到污水处理系统中^[5,6]，并有很多证据证明释放入污水处理系统中的AgNPs绝大部分以Ag₂S或其他Ag-S形式存在与污泥中，以这种形态存在的Ag不溶，因而银离子和AgNPs而言，Ag₂S以及其他银的硫化物的毒性更低^[7,8]，这种转化能够有效抑制污水污泥中纳米银的生态毒性。进一步研究发现，在污水处理系统中纳米银向硫化物的转化不会影响厌氧消化系统中硝化或甲烷生成速率^[9]。因而污水处理系统中纳米银的硫化能够有效降低纳米银的毒性。

土壤性质对银环境行为和有效性的影响 纳米银在土壤中环境化学行为主要有吸附和转化两种。纳米银吸附于土壤颗粒的机制是阳离子交换过程或络合反应。纳米银在土壤中的吸附行为受到土壤性质和纳米银自身性质影响。Oromieh^[10]的研究表明纳米银在土壤中的吸附行为和硝酸银的很类似，都受到pH的控制，纳米银在酸性土壤的吸附量高于中性土壤，原因是酸性土壤表面的电负性低于中性土壤，使得酸性土壤对带负电的纳米银静电排斥力更小，更有利于吸附；同时酸性土壤溶液中带正电荷的离子较多如H ，这些离子可能会吸附在纳米银表面，降低其负电性，有利于吸附作用的进行^[11]。

而对于土壤有机质，因为自然有机质（NOM）能够吸附到纳米颗粒表面，强烈影响纳米颗粒的表面性质和团聚作用，因而有机质的增加能够增强纳米银在其表面的吸附^[11]。Baalousha 等^[12]发现随着土壤有机质含量的增加，纳米颗粒团聚作用增加，同时银极易和有机硫形成Ag2S,也是土壤有机质促进吸附的原因^[13]。而Bea^[14]等的研究表明腐殖酸加入土壤中后，纳米银的稳定性会增加，从而降低了纳米银的吸附量。对于土壤离子强度对吸附作用的影响，研究发现随着离子强度的增加，土壤zeta电位增加，纳米银颗粒的聚集速率增加，从而纳米银在土壤中的吸附量增加[19],并且二价阳离子的作用大于单价阳离子。因为二价阳离子离子半径大于单价阳离子，更容易压缩纳米银双电层而增加团聚。

对于纳米银颗粒本身而言，其粒径大小以及土壤中的浓度也会影响吸附作用。对于纳米颗粒的粒径，杜欢^[11]研究表明随着纳米银浓度的增加，团聚比例逐渐降低，即低浓度纳米银比高浓度纳米银更易团聚。纳米颗粒的聚集，导致纳米粒径增加，纳米颗粒浓度减少，纳米颗粒粒径的增加则有利于其在重力作用下沉降到土壤中，从而增加土壤的吸附量。

由于银的亲硫性，大部分释放到土壤的Ag会转化为Ag₂S，土壤小孔隙易形成厌氧环境，利于Ag的硫化。对于土壤中已存在的无机硫化物，好氧条件也可进行Ag的硫化。Ana^[13]将纳米银加入碱性和中性土壤中经过三个月的培养，Ag-S就已占优，在pH高的处理中，Ag-S的转化更为明显。酸性土壤中加入纳米银培养后则是AgCl占优，由此可见pH是影响Ag在土壤中转化的主要因素。Ag₂S的生物稳定性相对较高，至少能够在碱性和中性土壤中稳定存在7个月。但从长期来看，土壤中种植的植物以及土壤生物释放的分泌物以及生物分子等会导致土壤酸碱性的改变，可能促进Ag₂S的溶解，导致银离子的释放。更有一些植物或有机物能够直接吸收Ag₂S而不需要其溶解。

进入土壤中的纳米银形态转化的前提是银离子的释放，而土壤中也会残留未被结合的游离态的银离子，其对土壤结构和植物根系发育和生长都有威胁。银离子从银纳米粒子释放可能受到非生物环境因素的影响。根据文献^[15]，在0-37℃温度范围内，随着温度的升高，从纳米银中释放的银离子数量将增加。同时土壤pH的升高以及胡敏酸或者富里酸的增加会抑制银离子的释放。银离子的释放是一个氧化过程，因此在土壤中需要足够的溶解氧和氢质子。若是土壤中存在过氧化物，则纳米银的氧化速率会更快，也将会有更多的银离子释放。因而土壤的空隙情况和氧化还原状态也影响着土壤中纳米银对银离子的释放。

1.3 参考文献

[1]吴丽娟，纳米银的来源及其影响污水和污泥处理的研究进展[J]. 化工进展.2015

[2] Morones J.R. The bactericidal effect of silver nanoparticles [J]. Nanotechnology, 2005

[3]杨青青，银与植物的相互作用：吸收、转化与毒性[J].环境化学.2016

[4] 彭小凤，纳米银的植物毒性研究进展[N],生态毒理学报，2014

[5]Gottschalk, F. Modeled environmental concentrations of engineered nanomaterials (TiO2, ZnO, Ag, CNT, Fullerenes) for different regions[J]. Environmental Science Technology, 2009

[6] Gottschalk, F.; Sun, T. Environmental concentrations of engineered nanomaterials: Review of modeling and analytical studies[J]. Environ. Pollut. 2013

[7] Blaser, S. Estimation of cumulative aquatic exposure and risk due to silver:Contribution of nano-functionalized plastics and textiles[J].Total Environ. 2008

[8]Choi, O.Role of sulfide and ligand strength in controlling nanosilver toxicity[J]. Water Res. 2009

[9] Doolette, C.Transformation of PVP coated silver nanoparticles in a simulated wastewater treatment process and the effect on microbial communities[J]. Chemistry Central Journal 2013

[10] AG Oromieh. Evaluating solubility, aggregation and sorption of nanosilver particles and silver ions in soils. Slu Dept of Soil Environment, 2011

[11] 杜欢.纳米Ag在四种不同性质土壤上的吸附行为研究[N].农业环境科学学报，2015

[12] Baalousha M. Aggregation and surface properties of iron oxide nanoparticles：Influence of pH and natural organic matter[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2008

[13] Ana E. Pradas del Real.Fate of Ag-NPs in Sewage Sludge after Application on Agricultural Soils[J]. Environmental Science Technology,2016

[14] Bae S. Effects of water chemistry on aggregation and soil adsorption of silver nanoparticles [J]. Environmental Health and Toxicology, 2013

[15] Liu, L.Ion release kinetics and particle persistence in aqueous nano-silver colloids [J]. Environmental Health and Toxicology, 2010

二、研究的目标、内容和拟解决的关键问题

2.1 研究内容

本研究采用稻麦轮作制度下，多年连续施用污泥农田土壤通过测定土壤样品和作物样品中银浓度，初步探究银在土壤和作物中的累积和转运规律。后采用苗期土培试验，设置不同的水分条件，同时种植水稻和小麦，通过测定土壤提取态银和作物地上、地下部银浓度，解释水分条件对作物吸收银的影响。

具体拟展开以下几方面工作：

（1）长期连续施用污泥后土壤和作物中的银浓度

（2）水分条件对作物吸收银的影响

（3）不同品种作物吸收银的差异

2.2 研究目标

（1）研究在长期连续施用污泥条件下，土壤中纳米银浓度的变化趋势，以及在水稻和小麦中的富集情况，以期揭示污泥农用土壤中纳米银的归趋。

（2）研究纳米银引入土壤后，不同水分条件对水稻吸收纳米银的影响，并同时种植小麦，探究不同品种的作物对纳米银是否有差异。

（3）研究盆栽条件下，土壤阴离子、Eh、pH等理化性质土壤外源纳米银归趋的影响以及对作物纳米银吸收性的影响。

2.3 拟解决问题

（1）长期连续污泥农用土壤中纳米银的归趋

（2）水分条件、作物品种以及土壤理化性质对银的有效性的影响

三、研究方法、技术路线、实验方案及可行性分析

3.1 试验方案

试验一：长期连续污泥农用土壤中纳米银的有效性

选择常规肥料、生活污水型污泥、工业污水型污泥和污泥肥料四种肥料添加到微区中，即四个处理。污泥施用量与常规有机肥用量相似，为200kg/亩/季污泥（干物重）。每个处理设置4次重复，每个微区面积为13.5（4.53.00）平方米。每个微区种植作物与当地常规轮作制度相同，即水稻-油菜（小麦）。水稻和小麦收割后，将其分离成麦秆与麦粒、稻秆与稻粒，进行研磨、消解后采用ICP/MS测定Ag全量。

试验二：水分条件、作物品种对Ag有效性的影响

根据大田实验的植物富集结果，试验选择种植一种水稻品种(苏香粳1号)，一种小麦品种（扬麦19号），即7个处理，每个处理4次重复，每盆装土2kg，试验用土为苏州黄泥田，添加纳米银浓度为2mg/kg。在作物分蘖期前收割植物，分离作物的地上和地下部分。测定土壤样品和植物样品中纳米银的含量，探究植物不同部位富集纳米银能力的大小，判断水分条件和作物品种对作物Ag吸收性的影响。测定土壤中氯离子、硫酸根、磷酸根、硫离子的浓度，同时测定土壤Eh和pH 。探究不同阴离子、土壤酸碱性、氧化还原条件对Ag有效性的影响以及主控因子。

3.2 技术路线

向农田中长期连续添加不同类型污水污泥，同时进行水稻-小麦轮种，分别于小麦收获季和水稻收获季进行土洋和植物样采集，分析作物品种对Ag吸收性影响以及污泥种类对Ag有效性影响。在此基础上采用不同作物和水分条件，进行室内模拟试验，探究Ag作物吸收性的影响因素。结合田间试验，验证各影响因子的作用程度，阐明影响Ag作物吸收性的主控因子。技术路线如图1。

图1 项目技术路线

3.2技术手段

(1) 土壤理化性质测定参照《土壤农业化学常规分析法》（鲁如坤主编）中相关方法进行；

(2) 土壤重金属测定方法土壤重金属全量测定，经高压反应釜HNO 3-H2O2-HF （3：1：1）消解，原子吸收分光光度计[Varian SpectrAA220FS、220Z]测定样品中 Zn 、 Cd和Ag的浓度. 采用国家标准参比物质（土壤: GSS-4，GSS-5; 植物: GSB-5，GSB-23）进行分析质量控制.所用试剂均为优级纯。

(3) 植物重金属测定方法植物重金属全量测定，经高压反应釜HNO 3-H2O2（3：1）消解，原子吸收分光光度计[Varian SpectrAA220FS、220Z]测定样品中 Zn 、 Cd和Ag的浓度. 采用国家标准参比物质（土壤: GSS-4，GSS-5; 植物: GSB-5，GSB-23）进行分析质量控制.所用试剂均为优级纯。

(4) 土壤阴离子测定方法土壤有效磷的测定，参照HJ 704-2014中的方法进行。土壤Cl-和SO42-的测定，准确称取5.00g土样，按5:1的水土比加入25ml去离子水，以200r/min转速离心5min后取上清液以3000r/min离心5min，再取上清液以9000r/min离心5min，取上清液过 0.45 μm 滤膜，离子色谱测定样品中阴离子浓度。土壤S2-测定方法，取0.00、0.50、1.00、2.00、3.00、4.00、5.00、6.00和7.00mlNa2S标准液，稀释至60ml，延比色管壁缓慢加入10mlN,N-二甲基对苯二胺溶液，立即密塞并缓慢倒转一次后开小口加入1ml硫酸铁铵溶液，放置10min后定容摇匀，在分光光度计上于665nm处测量溶液的吸光度，以硫离子质量为横坐标，吸光度为纵坐标绘制工作曲线。称取20.0g土样，迅速转移至500ml反应瓶中，稀释至约100ml，加入5ml抗氧化剂，轻轻摇匀，取10mNaOH（aq）做吸收液，连接好装置开启N2，调整流速至300ml/min，通N25min，去除反应装置中的O2。水浴温度升至100℃，加入20ml（1 1）HCl，调整流速至300ml/min，通N2 30min，停止加热，加大流速至500ml/min，尾吹10min，用少量水冲洗各接口，吸收液和冲洗液一并转入100ml显色管中，按Na2S标准液测定方法测定吸光度，计算土样中S2-浓度。

3.3可行性分析

(1) 研究基础合作导师课题组长期从事土壤复合污染化学过程及作用机理，污泥农用养分效应及生态风险等研究，具有坚实的研究基础。本项目是申请人合作导师前期工作基础上的进一步研究。以上技术支持有助于项目的顺利实施和圆满完成。本项目内容整体设置合理，工作量适中，有望圆满完成。

(2) 支撑条件合作导师所在课题组已建立了重金属的测定方法，并有测试效率较高的仪器条件为保证；课题组所在的中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室长期从事相关方面的研究，试验所用材料供应可以保证。

四、本项目的创新点

(1)研究长期连续施用污泥土壤中Ag的有效性

当前对于土壤中Ag的研究多针对短期内在土壤中添加外源Ag，在大棚中进行盆栽实验探究AgNPs的环境行为及其影响因素，对于AgNPs在实际生产过程中的归趋以及在实际农作条件下的有效性变化情况少有涉及，对于土壤中外源Ag的长期累积情况、有效性变化趋势及其影响因素的研究较少。本实验模拟实际农作环境，长期连续施加污泥，能够更实际地反映出实际农作条件下，土壤中Ag的有效性变化，为明确AgNPs的作物吸收性和毒效应，探究AgNPs在食物链中的毒效应奠定了研究基础。

(2)针对土壤中Ag作物吸收性的研究

当前的土壤重金属作物吸收性的研究，针对Cu、Zn、Pb、Cd等毒性大的重金属，研究比较深入且结论明确，但对于AgNPs这种新型污染物，在植物吸收性的研究大多是在水培模式下进行的，在土壤条件下研究的较少。但在水培状态下研究的植物吸收性不足以说明实际情况下作物对Ag的富集情况，因而很有必要对土壤中Ag的作物吸收性进行探究。